Emissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre associées à l’hébergement de porcs charcutiers et de truies gestantes sur caillebotis et sur litière paillée

ACADEMIE UNIVERSITAIRE WALLONIE-EUROPE UNIVERSITE DE LIEGE

FACULTE DE MEDECINE VETERINAIRE DEPARTEMENT DES PRODUCTIONS ANIMALES

SERVICE D’ECOLOGIE VETERINAIRE

EMISSIONS D’AMMONIAC ET DE GAZ A EFFET DE SERRE ASSOCIEES A L’HEBERGEMENT DE PORCS CHARCUTIERS ET DE TRUIES GESTANTES

SUR CAILLEBOTIS ET SUR LITIERE PAILLEE

AMMONIA AND GREENHOUSE GAS EMISSIONS ASSOCIATED WITH THE REARING OF FATTENING PIGS AND GESTATING SOWS

ON SLATTED FLOOR AND STRAW-BASED LITTER

François-Xavier PHILIPPE

THESE PRESENTEE EN VUE DE L’OBTENTION DU GRADE DE DOCTEUR EN SCIENCES VETERINAIRES ANNEE ACADEMIQUE 2013-2014

ACADEMIE UNIVERSITAIRE WALLONIE-EUROPE UNIVERSITE DE LIEGE

FACULTE DE MEDECINE VETERINAIRE DEPARTEMENT DES PRODUCTIONS ANIMALES

SERVICE D’ECOLOGIE VETERINAIRE

EMISSIONS D’AMMONIAC ET DE GAZ A EFFET DE SERRE ASSOCIEES A L’HEBERGEMENT DE PORCS CHARCUTIERS ET DE TRUIES GESTANTES

SUR CAILLEBOTIS ET SUR LITIERE PAILLEE

AMMONIA AND GREENHOUSE GAS EMISSIONS ASSOCIATED WITH THE REARING OF FATTENING PIGS AND GESTATING SOWS

ON SLATTED FLOOR AND STRAW-BASED LITTER

François-Xavier PHILIPPE

THESE PRESENTEE EN VUE DE L’OBTENTION DU GRADE DE DOCTEUR EN SCIENCES VETERINAIRES ANNEE ACADEMIQUE 2013-2014

« Le porc est un animal docile qui obéit à son maître et le protège contre les bêtes de la forêt. Avec ses boutoirs, il repousse vaillamment des animaux plus forts que lui. Chaque jour, il se contente de la nourriture qu’il trouve dans le sol, mais, comme le chien, ne refuse jamais ce qu’on lui donne. Il est de tempérament chaud et plein d’ardeur ; son ouïe est plus fine que celle de l’homme […]. La femelle met bas de nombreux enfants dont elle s’occupe dès la naissance. C’est une mère attentionnée : quand il y a plus de porcelets que de mamelles, elle partage son repas avec ceux qui n’ont rien. » Liber de naturis rerum, compilation encyclopédique latine du XIIème _siècle

« Le porc est une bête immonde qui fouille constamment la terre de son groin pour y chercher sa nourriture. Il regarde toujours vers le sol et ne lève jamais la tête vers le Seigneur. C’est pourquoi il est l’image de l’homme pécheur qui préfère les biens de ce monde aux trésors du Ciel. Bien qu’il ait l’ouïe fine, le verrat n’entend pas la parole de Dieu mais préfère écouter les appels incessants de son ventre. Ils symbolisent les puissants qui ne travaillent pas et ne sont jamais rassasiés de plaisirs. La truie est une femelle lascive […] ; ses porcelets sont plus nombreux que ses mamelles. Elle mange souvent des ordures ou des charognes et parfois même se plaît à dévorer la chair de ses propres enfants. » Liber animalium, bestiaire latin du XIIème _siècle

T

Remerciements ... 3

Résumé ... 7

Abstract ... 11

Liste des publications... 15

Introduction ... 17

1. Contexte général et objectifs de l’étude ... 19

2. Ammoniac et élevage de porcs ... 22

3. Gaz à effet de serre et élevage de porcs ... 76

Phase expérimentale ... 131

1. Emissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre associées à l’engraissement de porcs charcutiers sur caillebotis ou sur litière de paille accumulée ...133

2. Emissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre associées à l’élevage en groupe de truies gestantes sur caillebotis ou sur litière de paille accumulée ...154

3. Effets de la surface disponible sur les émissions gazeuses associées à l’élevage en groupe de truies gestantes sur litière de paille accumulée ...181

4. Effets de la quantité de paille sur les émissions gazeuses associées à l’engraissement de porcs charcutiers sur litière de paille accumulée ...207

5. Emissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre associées à l’engraissement de porcs charcutiers sur litière de paille accumulée ou litière glissante ...214

6. Emissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre associées à l’élevage en groupe de truies gestantes sur litière de paille accumulée avec accès ou non à une surface bétonnée ...243

Discussion générale ... 271

1. Les émissions d’ammoniac ...274

2. Les émissions de protoxyde d’azote ...277

3. Les émissions de méthane ...279

4. Les émissions de dioxyde de carbone ...282

Conclusions et perspectives ... 285

R

Cette étude a été réalisée grâce à des subventions de recherche octroyées par le Service public de Wallonie via la Direction générale opérationnelle - Agriculture, Ressources naturelles et Environnement.

Mes remerciements vont tout d’abord au Professeur Baudouin Nicks, promoteur de cette thèse et initiateur des projets de recherche dans lesquels elle s’intègre. Pragmatique, méticuleux, disponible et compréhensif, il a su me guider par ses conseils pondérés. Son calme et sa sagesse m’ont permis de progresser dans un environnement serein, propice à l’émancipation personnelle. Je tiens à lui exprimer ma profonde reconnaissance.

Le Professeur Marc Vandenheede en collaborant à ces travaux, a apporté toute son expertise en éthologie et bien-être animal. Les nombreuses conversations autour de sujets divers furent également l’occasion d’échanges enrichissants et constructifs.

En rejoignant notre équipe, le Docteur Jean-François Cabaraux y a apporté un élan nouveau et un dynamisme certain. Par son travail et sa rigueur, il a contribué à accélérer la publication de nos résultats.

Le Docteur Martine Laitat s’est attachée avec sérieux et ardeur au suivi de la santé et du bien-être des animaux élevés pour ces recherches. Qu’elle en soit ici vivement remerciée. Plus encore, sa joie de vivre et son enthousiasme communicatifs ont fait de nos différentes rencontres des moments agréables et revigorants.

Je voudrais aussi remercier le Professeur Frédéric Farnir de m’avoir éclairé dans l’élaboration des modèles statistiques utilisés dans cette étude. Mais je tiens surtout à le remercier de m’avoir accordé sa confiance. En me permettant de poursuivre mon parcours facultaire, il m’a ouvert la voie à de nouvelles perspectives. Me libérant de certaines tâches, il m’a offert les conditions idéales pour finaliser ce travail de thèse. Ses encouragements incessants ont contribué de manière significative à son aboutissement. Le soutien du Professeur Pascal Leroy fut également très précieux et décisif.

Ces travaux sont pour partie le fruit d’une étroite collaboration avec le Centre wallon de Recherches agronomiques et plus particulièrement son Département Productions et Filières. Cette collaboration s’est matérialisée par la mise à disposition d’animaux par le CRA-W. Monsieur José Wavreille s’est toujours attelé à nous fournir les meilleurs sujets de son troupeau selon nos besoins expérimentaux. Il m’a surtout fait profiter de sa large connaissance du secteur porcin. Ses remarques pertinentes ont permis d’orienter ces recherches en fonction des attentes du terrain. Soucieuse de l’avenir des productions animales, Madame Nicole Bartiaux-Thill a toujours apporté un regard critique sur nos travaux en les replaçant dans un contexte plus global. Ses avis éclairés ont nourris mes réflexions dans ce domaine. Monsieur Didier Stilmant et Monsieur Michaël Mathot ouvrent actuellement la voie à de nouvelles collaborations. J’espère qu’elles pourront se concrétiser, toujours dans le même climat de confiance et de respect.

Pourvu d’une ingéniosité hors du commun, Monsieur Bernard Canart a minutieusement conçu et développé divers équipements nécessaires aux expérimentations. Son aide fut déterminante dans la conception des différents modes d’hébergement testés. Il a également mis ses compétences à contribution afin de faciliter l’exploitation des données. J’ai surtout été particulièrement marqué par sa gentillesse, sa patience et sa résistance à toute épreuve. Qu’il soit assuré de mes sincères remerciements et de mon profond respect.

Pour le suivi journalier des expérimentations, j’ai eu la chance de pouvoir compter sur le soutien indéfectible d’une équipe technique exceptionnelle s’occupant des nombreux aspects pratiques liés aux essais, depuis la préparation des locaux jusqu’aux soins aux animaux, en passant par la récolte de données et l’entretien du matériel expérimental. Je remercie vivement Thierry Pluymers, Aurélia Zizo, Edwin Dawans, Cécile Genin, Carole Gustin et Christaen Remy, pour leur présence, y compris les week-ends, sans laquelle ces recherches n’auraient pas été possibles. Je garde en souvenir l’ambiance feutrée des rendez-vous plus que matinaux précédant les départs à l’abattoir, ou les conversations plus triviales à l’occasion du nettoyage des loges. Merci à tous.

J’adresse mes remerciements à tous les membres du comité d’accompagnement qui ont supervisé nos projets de recherche depuis près de 10 ans, Messieurs Marc Thirion et

André Guns (Région Wallonne, DGARNE), Monsieur Dimitri Wouez (Nitrawal), Monsieur Vincent Leroux (CER groupe), Messieurs Benoît Rixen et Pierre Maquet et Mesdames Sophie Renard et Elise Montfort (Filière Porcine Wallonne). Les remarques constructives formulées lors des réunions successives ont fait progresser ces projets et ont renforcé leur pertinence.

Je remercie tous les membres du jury pour avoir accepté de participer à l’évaluation de ce travail, Monsieur Jean-Yves Dourmad de l’INRA (Rennes), Monsieur Peter Demeyer de l’ILVO (Merelbeke), Monsieur José Wavreille du CRA-W, le Professeur Yves Beckers, le Professeur Pascal Gustin, le Professeur Frédéric Rollin, le Professeur Louis Istasse, le Professeur Pascal Leroy, et son Président le Professeur Laurent Gillet.

Je souhaite également remercier toutes les personnes que j’ai eu la chance de côtoyer et qui par leurs remarques, réflexions ou aides techniques ont participé à l’élaboration de ce travail. Je peux citer de manière non exhaustive le Professeur Johan Detilleux, le Professeur Charles Michaux, Monsieur Christophe Reuchert, Monsieur François Schmits, Monsieur Yves Lardinois, Monsieur Pierre Godfroid, Madame Nadine Brunetta, …

J’ai également une pensée émue pour Marie Smeets. Son dévouement, sa bonne humeur et sa simplicité rendait sa compagnie agréable et joyeuse. Elle laisse le souvenir d’une personnalité discrète, souriante et attachante.

J’adresse un merci tout particulier à mes deux compères, Nicolas Antoine-Moussiaux et Nassim Moula, pour leur soutien et surtout leur amitié sans faille. Ils ont été les éléments déclencheurs de l’emballement final de ce travail. Ils ont eu les paroles justes, encourageantes et réconfortantes qui m’ont permis de tenir le cap. Travailler en leur compagnie est un plaisir quotidien. Aux conversations légères, futiles et absurdes succèdent des moments sérieux, émulateurs et toujours enrichissants. Leur aide logistique et administrative m’a également été d’un grand secours. Pour tout ça et pour tout le reste, je les remercie chaleureusement.

Mes remerciements se portent bien évidemment vers mes parents qui m’ont toujours soutenu et encouragé, particulièrement durant la phase finale de rédaction. Toujours à mes côtés, ils m’ont donné le bagage nécessaire à l’accomplissement de cette épreuve.

Leur regard extérieur m’a permis de prendre du recul par rapport à mes recherches et d’en retirer l’essence même. J’associe également à ce travail mes frère et sœurs, beaux-parents, belles-sœurs, beaux-frères, neveux, nièces, filleuls, proches et amis qui par leur présence ont contribué à sa réalisation.

Enfin, j’adresse mes remerciements les plus profonds et les plus vifs vont à mon épouse, Virginie Remience, et à mes enfants, Gaston, Martin et Hadrien, pour leur grande patience, leur immense compréhension et leur affection sans borne. Poussé dans mes derniers retranchements, c’est dans leur amour que j’ai trouvé le courage et la force de franchir les obstacles.

R

Les impacts environnementaux des activités d’élevage sont l’objet d’une attention croissante. Le secteur contribue de manière significative à l’émission de gaz polluants comme l’ammoniac (NH3) et les gaz à effet de serre (GES). L’ammoniac contribue à la

formation de particules fines ainsi qu’à l’eutrophisation et l’acidification des écosystèmes. Les gaz à effet de serre, regroupant le dioxyde de carbone (CO2), le

méthane (CH4) et le protoxyde d’azote (N2O), participent au phénomène de changement

climatique et de réchauffement planétaire. Le porc est actuellement la viande la plus consommée au monde, et une augmentation de sa production est prévue dans les années à venir en raison de la croissance démographique, de l’évolution des préférences alimentaires et de l’intensification de l’agriculture. L’évaluation environnementale des systèmes de production porcin devient nécessaire afin d’assurer la durabilité de la filière. Cette étude a donc pour objectif de comparer différents modes d’hébergement pour porcs charcutiers et truies gestantes quant à leurs émissions de NH3 et de GES à

partir des bâtiments, de déterminer des facteurs d’influence et d’identifier des moyens potentiels de réduction.

Cette étude est composée de six essais traitant des thématiques suivantes :

- Comparaison entre les système à caillebotis et à litière de paille accumulée pour des porcs charcutiers (5 bandes successives) ;

- Comparaison entre les système à caillebotis et à litière de paille accumulée pour des truies gestantes (3 bandes successives);

- Effets de la surface disponible sur les émissions gazeuses associées à l’élevage de truies gestantes sur litière de paille accumulée (4 bandes successives) ;

- Effets de la quantité de paille sur les émissions gazeuses associées à l’élevage de porcs charcutiers sur litière de paille accumulée (3 bandes successives) ;

- Comparaison entre les systèmes de litière de paille accumulée et de litière glissante pour des porcs charcutiers (3 bandes successives) ;

- Influence de l’accès permanent à une zone d’alimentation bétonnée sur les émissions gazeuses associées à l’élevage de truies gestantes sur litière de paille accumulée (3 bandes successives).

Les essais se sont déroulés dans les installations de l’Université de Liège (Belgique). Des groupe de 10 ou 16 porcs charcutiers et de 5 truies gestantes ont été hébergés dans des locaux séparés (un groupe par local). Selon l’essai, deux ou trois locaux identiques en volume, en superficie et en équipement de ventilation étaient utilisés et aménagés en fonction des conditions de logement testées. La ventilation était contrôlée et s’adaptait automatiquement en fonction de la température ambiante. Les émissions gazeuses ont été mesurées par détection photo-acoustique infrarouge durant 3 ou 4 séries de mesure de 6 jours consécutifs réparties de manière homogène sur l’ensemble des périodes d’engraissement et de gestation. Pour l’analyse statistique, les données ont été testées par un modèle mixte pour données répétées (proc MIXED).

Comparé à l’élevage de porcs charcutiers sur caillebotis, l’élevage sur litière accumulée est associé à une augmentation des émissions de NH3 et de N2O qui sont plus que

doublées (13,1 versus 6,2 g NH3 porc-1 jour-1, P<0,001 ; 1,11 vs 0,5 g N2O porc-1 jour-1,

P<0,001) ; les émissions de CH4 n’ont pas été significativement différentes (environ 16 g

CH4 porc-1 jour-1, P>0,05).

La comparaison de ces deux systèmes d’hébergement, caillebotis et litière accumulée, destinés à des truies gestantes confirme une émission de N2O plus élevée (presque

quintuplée), à partir des litières accumulées comparativement à celle en provenance des lisiers (2,27 versus 0,47 g N2O truie-1 jour-1, P<0,001). En revanche, tant les émissions

de NH3 que de CH4 à partir des litières ont été moins élevées que celles des lisiers, avec

une réduction de l’ordre de 30 % pour le NH3 (12,8 versus 9,1 g NH3 truie-1 jour-1,

P<0,001) et de 9% pour le CH4 (9.2 versus 10.1 g CH4 truie-1 jour-1, P<0.001).

Les différences observées en fonction de la catégorie d’animaux pourraient être attribuées aux variabilités dans l’espace mis à la disposition des animaux et aux quantités de paille utilisées pour les litières.

Réduire la superficie paillée mise à disposition de truies gestantes élevées en groupe en passant de 3,0 à 2,5 m² par truie permet de réduire les émissions de NH3 de 14 % (6,5

versus 7,6 g NH3 porc-1 jour-1, P<0,01).

Une réduction plus importante de la superficie paillée (1,8 m2 _{par truie) compensée par}

la mise à disposition d’une surface bétonnée non paillée (1,2 m2 _{par truie) n’aboutit pas}

à une réduction supplémentaire des émissions de NH3, vraisemblablement parce qu’une

partie des déjections est déposée sur la surface bétonnée. Avec ce système, on observe une réduction de moitié des émissions de N2O (3,1 versus 6,1 g N2O truie-1 jour-1,

P<0,001) et une augmentation de près de 30 % des émissions de CH4 (12,8 versus 9,9 g

CH4 truie-1 jour-1, P<0,001), probablement en raison d’un tassement plus important de

la litière, en comparaison au système entièrement paillé.

L’augmentation de 50 à 100 kg par porc charcutier de la quantité de paille utilisée pour une période d’engraissement a eu pour conséquence une réduction des émissions de NH3 de 11 % (16,0 versus 18,0 g NH3 porc-1 jour-1, P<0,01) et de N2O de 36 % (0,7

versus 1,1 g N2O porc-1 jour-1, P<0,001). En revanche, les émissions de CH4 ont été

presque doublées (9,1 versus 4,8 g CH4 porc-1 jour-1, P<0,001), ce qui pourrait être

attribué à une température plus élevée au sein des fumiers plus riches en paille.

Pour l’hébergement de porcs charcutiers, le recours à la technique dite de la litière glissante qui évite l’accumulation progressive du fumier sous les animaux réduit de près de moitié les émissions de CH4 (8,9 versus 16,5 g CH4 porc-1 jour-1, P<0,001) et de N2O

(0,68 versus 1,50 g N2O porc-1 jour-1, P<0,001) mais est associée à une augmentation

des émissions de NH3 de 10 % (13,3 versus 12,1 g NH3 porc-1 jour-1, P<0,05).

La production de CO2 mesurée lors de ces essais a varié de 1,7 à 2,5 kg CO2 porc-1 jour-1

avec les porcs charcutiers et de 2,1 à 3,1 kg CO2 truie-1 jour-1 avec les truies gestantes.

Les émissions de CO2 ont pour source principale la respiration des animaux qui dépend

de leur métabolisme. La contribution des effluents a été estimée à environ 10 et 30% des émissions totales respectivement pour les lisiers et les fumiers. La production plus élevée à partir des fumiers est probablement due au processus de compostage s’u opérant de manière aérobie.

En conclusion, les comparaisons effectuées entre modes de logement n’ont pas permis de mettre en évidence un système réduisant l’émission de l’ensemble des gaz mesurés. Si le recours à l’élevage sur litière offre parfois un avantage en termes de réduction des émissions de NH3 et de CH4, il est associé à de plus fortes émissions deN2O et de CO2.

Tout choix d’un système d’hébergement doit cependant aussi prendre en compte d’autres aspects que les niveaux d’émissions gazeuses dont notamment l’effet sur l’état de santé, le bien-être et les performances des animaux. A propos des performances, nos études ont montré qu’elles sont de niveaux équivalents lors de l’élevage sur litière et sur caillebotis. Enfin, le choix d’un système d’hébergement se fera aussi en tenant compte de l’investissement requis, des frais de fonctionnement et de la charge de travail qui y sont associés.

A

The impact of livestock production on the environment is attracting increasing attention. It significantly contributes to polluting gas emissions like ammonia (NH3) and

greenhouse gases (GHG). Ammonia is implicated in particulate matter formation and contributes to eutrophication and acidification of ecosystems. Greenhouse gases, including carbon dioxide (CO2), methane (CH4) and nitrous oxide (N2O), participate in

global warming and climate change. Pork is currently the most widely consumed meat product in the world, and its production is expected to increase in the coming years owing to the demographic growth, the changes in food preferences and the agricultural intensification. Environmental assessment of pig production systems becomes essential to ensure the sustainability of the sector. Thus, the aims of this study are to compare several rearing systems for fattening pigs and gestating sows as regards to their impact on NH3-and GHG-emissions from buildings, to specify influencing factors and to point

out potential mitigations techniques.

This study is divided into six trials dealing with:

- Comparison between slatted floor and straw-based deep litter systems for fattening pigs (5 replicates);

- Comparison between slatted floor and straw-based deep litter systems for gestating sows (3 replicates);

- Effects of available surface area on gas emissions associated with gestating sows kept on straw-based deep litter (4 replicates);

- Effects of the amount of straw on gas emissions associated with fattening pigs kept on deep litter (3 replicates);

- Comparison between straw-based deep litter and straw flow systems for fattening pigs (3 replicates);

- Influence of permanent use of feeding stalls on concrete floor as living area on gas emissions for gestating sows kept on straw deep-litter (3 replicates).

The trials were carried out in the installations of Liège University (Belgium). Groups of 10 or 16 fattening pigs and 5 gestating sows were used for this study. Groups were housed in separated rooms (1 group per room). Depending of the trial, two or three

rooms were arranged and fitted as function of the rearing system. Rooms were identical regarding their surface, volume and ventilation system. Ventilation was automatically adapted to maintain a constant ambient temperature. The gas emissions were measured by infra red photoacoustic detection during 3 or 4 series of continuous measurement of 6 consecutive days homogeneously distributed throughout the fattening or gestating periods. For statistical analyses, data were tested in the form of a mixed model for repeated measurements (proc MIXED).

Compared with the slatted floor system, the bedded floor system for fattening pigs is associated with twofold NH3- and N2O-emissions (13.1 versus 6.2 g NH3 pig-1 day-1,

P<0.001; 0.54 versus 1.11 g N2O pig-1 day-1) whereas CH4 emissions seem not

significantly affected by the floor type (around 16 g CH4 pig-1 day-1, P>0.05).

The comparison between the two systems for gestating sows confirms higher N2O

emissions (nearly fivefold) from litters rather than slurries (2.27 versus 0.47 g N2O

sow-1 _day-1_{). However, both NH3 and CH4 emissions were lower from litters, with}

reduction by 30% for NH3 (12.8 versus 9.1 g NH3 sow-1 day-1, P<0.001) and by 9% for

CH4 (9.2 versus 10.1 g CH4 sow-1 day-1, P<0.001).

Discrepancy with respect to the animal type could be explained by differences in space allowance and in amount of supplied straw.

Reducing the available bedded area for group-housed gestating sows from 3.0 to 2.5 m² per animal leads to decreased NH3 emissions (6.5 versus 7.6 g NH3 pig-1 day-1, P<0.01).

Further reduction of bedded area (1.8 m² per sow) compensated by an access to a concrete floor area (1.2 m² per sow) does not result in lower NH3 emissions, probably

due to the soiling of the concrete floor. With this system, N2O emissions are reduced by

half (3.1 versus 6.1 g N2O sow-1 day-1, P<0.001) and CH4 emissions are increased by

nearly 30% (12.8 versus 9.9 g CH4 sow-1 day-1, P<0..001), probably due to higher

compaction of the manure, compared with deep litter system.

Increasing the amount of straw from 50 to 100 kg per fattening pig results in reductions in NH3 emissions by 11% (16.0 versus 18.0 g NH3 pig-1 day-1, P<0.01) and N2O emissions

by 36% (0.7 versus 1.1 g N2O pig-1 day-1, P<0.001) but CH4 emissions are nearly twofold

with the larger straw supply (9.1 versus 4.8 g CH4 pig-1 day-1, P<0.001). It could be

linked to higher litter temperature in case of generous straw bedding.

Compared with deep litter, the straw flow system for fattening pigs prevents manure accumulation under the animals, with reductions in CH4 emissions (8.9 versus 16.5 g

CH4 pig-1 day-1, P<0.001) and N2O emissions (0.68 versus 1.50 g N2O pig-1 day-1,

P<0.001) as consequences. However, NH3 emissions are increased by 10% (13.3 versus

12.1 g NH3 pig-1 day-1, P<0.05).

In these experiments, CO2 production ranged from 1.7 to 2.5 kg CO2 pig-1 day-1 with

fattening pigs and from 2.1 to 3.1 kg CO2 sow-1 day-1 with gestating sows. Emissions of

CO2 mainly originate from the pigs respiration that depends on animal metabolism.

Manure contribution was estimated to about 10 and 30% of total emissions with slurry- and litter-based systems respectively. Higher production from litter was probably due to aerobic composting process.

In conclusion, according to the comparisons carried out in this study, none of the rearing systems is associated with concurrent reductions in NH3, N2O, CH4 and CO2 emissions. In

some cases, litter systems may present reduced NH3 and CH4 emissions, but

systematically increased emissions of N2O and CO2. Apart from environmental

consideration, the choice for a rearing system will be guided by specific field conditions taking into account the effects on health, welfare and performance of animals. In this study, production performance was unaffected by the floor type. Finally, decision in favor of a housing system has to integrate concerns about investments, operating costs and workload.

L

 Philippe, F.X., Laitat, M., Canart, B., Vandenheede, M., Nicks, B., 2007. Comparison of ammonia and greenhouse gas emissions during the fattening of pigs, kept either on fully slatted floor or on deep litter. Livestock Science 111, 144-152.

 Philippe, F.X., Canart, B., Laitat, M., Wavreille, J., Bartiaux-Thill, N., Nicks, B., Cabaraux, J.F., 2010. Effects of available surface on gaseous emissions from group-housed gestating sows kept on deep litter. Animal, 4, 1716-1724.

 Philippe, F.X., Laitat, M., Wavreille, J., Bartiaux-Thill, N., Nicks, B., Cabaraux, J.F., 2011a. Ammonia and greenhouse gas emission from group-housed gestating sows depends on floor type. Agriculture, Ecosystems & Environment 140, 498-505.

 Philippe, F.-X., Cabaraux, J.-F., Nicks, B., 2011b. Ammonia emissions from pig houses: Influencing factors and mitigation techniques. Agriculture, Ecosystems & Environment 141, 245-260.

 Philippe, F.X., Laitat, M., Nicks, B., Cabaraux, J.F., 2012. Ammonia and greenhouse gas emissions during the fattening of pigs kept on two types of straw floor. Agriculture, Ecosystems & Environment 150, 45-53.

 Philippe, F.X., Laitat, M., Wavreille, J., Nicks, B., Cabaraux, J.F., 2013a. Influence of permanent use of feeding stalls as living area on ammonia and greenhouse gas emissions for group-housed gestating sows kept on straw deep-litter. Livestock Science 155, 397-406.

 Philippe, F.X., Laitat, M., Wavreille, J., Nicks, B., Cabaraux, J.F., 2014. Ammonia and greenhouse gases emissions associated to fattening pigs kept either on fully or partly slatted floor. Journées de la Recherche Porcine 46, accepted.

1. C

’

Les attentes sociétales liées à l’élevage sont actuellement multiples et grandissantes. Outre son rôle initial de pourvoyeur de nourriture, il est au centre d’enjeux importants en termes économiques, sociaux, sanitaires et de bien-être animal. Les exigences d’ordre environnemental s’y sont ajoutées au fur et à mesure que les atteintes à la qualité des eaux, des sols et de l’air sont devenues évidentes et quantifiables.

Un rapport de la FAO (Steinfeld et al., 2006) affirme que l'élevage contribue fortement aux problèmes environnementaux les plus pressants de la planète, à savoir la dégradation des terres (déforestation, surpâturage), le réchauffement climatique (gaz à effet de serre), la pollution de l'atmosphère (gaz acidifiants, particules fines, bio-aérosols), l’altération des ressource en eau (qualité et quantité), la pollution des sols (métaux, toxiques, pesticides, résidus médicamenteux, agents pathogènes) et la perte de biodiversité (pression sur les habitats naturels). A cela s’ajoute des perturbations aux niveaux local (odeurs, bruits) et global (consommation d’énergie et diminution des ressources fossiles). A l’avenir, la croissance de la population mondiale associée à l’évolution des préférences alimentaires vont favoriser l’augmentation de la demande globale en protéines animales. L’intensification, la spécialisation et la concentration des élevages accentueront encore davantage la pression environnementale sur certaines régions du monde. La filière porcine, sujette à une certaine industrialisation de la production, est particulièrement concernée par ces problématiques. Le porc est actuellement la viande la plus consommée au monde et on prévoit une augmentation de sa production d’environ 40% d’ici à 2050 (FAO, 2011).

L’accélération des dégradations et la sensibilisation croissante des populations ont incité les dirigeants à concevoir des réglementations nationales et internationales visant à limiter les impacts environnementaux de l’élevage. La directive Nitrates (Directive 91/676/CEE) vise à protéger les eaux contre la pollution par les nitrates d'origine agricole (effluents d’élevage et engrais minéraux). La désignation de zones vulnérables et des contraintes sur le stockage et l’épandage des effluents sont concernés par cette

mesure. La directive IPPC (Integrated Pollution Prevention and Control, Directive 96/61/CE) impose l’application des meilleures techniques disponibles afin de prévenir et réduire les pollutions émises par les installations jugées les plus polluantes. En productions animales, sont concernés les élevages de porcs de plus de 2 000 places d’engraissement ou de plus de 750 emplacements de truies, ainsi que les ateliers avicoles de plus de 40 000 emplacements. Le protocole de Kyoto (1997) a pour objectif de maîtriser les changements climatiques par la réduction des émissions de gaz à effet de serre Le protocole de Göteborg (1999) et la directive NEC (National Emission Ceiling, Directive 2001/81/CE) cible la réduction des pollutions atmosphériques impliquées dans l’acidification, l’eutrophisation et la formation d’ozone troposphérique. La législation fixe des plafonds d’émissions par état. Les gaz concernés sont le dioxyde de soufre, les oxydes d’azote, les composés volatils organiques et l’ammoniac.

L’application de ces législations implique de connaître les niveaux d’émissions associés aux différentes pratiques d’élevage et d’identifier des moyens de réduction efficaces applicables sur le terrain. Conscients des enjeux sociétaux dont ils sont l’objet, les acteurs des filières animales sont donc appelés à évoluer vers des modes de production durables qui intègrent les aspects économiques, sociaux et environnementaux.

Dans ce contexte, cette dissertation a pour objectifs de caractériser les émissions d’ammoniac et de gaz à effet de serre relatifs à l’élevage de porcs selon différentes modalités d’hébergement et de pointer les facteurs de variation permettant de dégager des voies possibles de réduction. Après une revue de la littérature traitant des paramètres influençant les émissions d’ammoniac d’une part (Philippe et al., 2011b) et de gaz à effet de serre d’autre part, la phase expérimentale s’articule autour de six publications portant sur les effets du type de sol sur les émissions polluantes. Deux articles comparent les émissions gazeuses lors de l’élevage sur caillebotis ou sur litière de paille accumulée pour des porcs charcutiers (Philippe et al., 2007a) et des truies gestantes (Philippe et al., 2009). En vue d’approfondir certaines questions soulevées par ces recherches, des études complémentaires ont été réalisées. L’effet de la taille de la surface paillée a été étudié chez les truies gestantes (Philippe et al., 2010). L’influence du taux de paillage a été abordé chez le porc charcutier (Philippe et al., 2014).

L’évacuation fréquente du fumier par la mise en place d’une litière dite « glissante » est traitée pour le porc charcutier (Philippe et al., 2012). Enfin, un mode de logement combinant sol paillé et sol bétonné a été étudié chez les truies gestantes (Philippe et al., 2013a). Ce travail se termine par une discussion générale intégrant l’ensemble des résultats publiés et s’ouvrant sur des conclusions et perspectives.

2. A

L’ammoniac est un gaz polluant qui contribue à la formation de particules fines dans l’atmosphère ainsi qu’aux phénomènes d’acidification et d’eutrophisation des écosystèmes (Krupa et al., 2003). L’agriculture est responsable de 95% des émissions anthropogéniques de NH3 et l’élevage représente 64% de la production (Galloway et al.,

2004; Steinfeld et al., 2006 ; CEIP, 2010). En Europe, la production porcine contribue à raison de 25% des émissions liées à l’élevage (European Environment Agency, 2010). Les bâtiments en sont la source principale, avec environ 50% des émissions (Webb et Misselbrook, 2004 ; Gac et al., 2007). A l’intérieur des porcheries, les propriétés irritantes du NH3 ont des effets délétères sur la production, la santé et le bien-être des

animaux et de l’éleveur (Donham, 2000; Banhazi et al., 2008). Les pertes azotées liées aux émissions de NH3 représentent également une réduction importante de la valeur

fertilisante des effluents d’élevage.

D’ici à 2050, on prévoit un doublement des émissions de NH3, en raison de la croissance

démographique, des changements dans les préférences alimentaires et de l’intensification de l’agriculture (Krupa et al., 2003; Clarisse et al., 2009). Alors que différentes législations imposent une réduction des niveaux d’émissions, il est primordial d’étudier les facteurs influençant la production de NH3 afin d’identifier des

moyens de réduction efficaces.

Les principaux paramètres d’élevage qui ont un impact sur les émissions de NH3 à partir

des porcheries sont le type de sol et les facteurs alimentaires.

Les types de sol généralement utilisés en production porcine sont le système sur caillebotis, avec récolte des déjections sous forme de lisier, ou le système sur litière, avec récolte des déjections sous forme de fumier. Peu d’études ont comparé de manière standardisée ces deux modes de logement quant aux émissions de NH3. De plus, au sein

de chaque système, de nombreuses adaptations ont été développées, avec des répercussions variables sur les niveaux de NH3. Lors d’utilisation de caillebotis, le type

de matériau utilisé (béton, fonte, métal, plastique), le profil des caillebotis et la proportion de surface lattée ont un impact sur les émissions (Aarnink et al., 1996 ;

Timmerman et al., 2007 ; Hamelin et al., 2010). Lors d’utilisation de litière, la nature du substrat (paille, sciure, copeaux, tourbe), la quantité et la fréquence des apports influencent également la production de NH3 (Jeppsson, 1998 ; Amon et al., 2007 ;

Guingand, 2013). De plus, des résultats contradictoires apparaissent parfois dans la littérature quant aux impacts de ces paramètres sur les émissions de NH3. Des études

supplémentaires sont donc nécessaires afin de préciser les effets réels et les interactions possibles entre ces différents facteurs de variation.

La composition de l’aliment a également des répercussions sur la quantité de NH3

produite. Une meilleure adéquation des apports alimentaires en fonction des besoins physiologiques et de production des animaux permet de réduire les émissions de NH3.

(Dourmad et al., 1999; Aarnink et Verstegen, 2007). Ainsi, la diminution du taux de protéines de la ration combinée à une supplémentation en acides aminés de synthèse permet d’abaisser les niveaux de NH3 produit sans entraver les performances de

croissance (Philippe et al., 2006 ; Hansen et al., 2007). L’introduction dans l’aliment de matières premières riches en fibres permet également de diminuer la production de NH3

(Garry et al., 2007 ; Philippe et al., 2008). Cette dernière technique présente cependant le désavantage d’augmenter les émissions de CH4, puissant gaz à effet de serre, et de

détériorer les performances de croissance en cas d’incorporation trop importante (Philippe et al., 2013b). L’ajout d’additifs alimentaires tels l’acide benzoïque, les zéolites et certains probiotiques (Bacillus subtilis et Bacillus licheniformis) semble également efficace dans la réduction des émissions de NH3 (Leung et al., 2007 ; Hansen et al., 2007 ;

Wang et al., 2009). Souvent testés en laboratoire à partir d’échantillons d’urine et de matières fécales, ces additifs devraient faire l’objet d’expériences en conditions réelles afin de valider leur efficacité sur le terrain .

De nombreux autres facteurs influencent également le niveau des émissions de NH3 à

partir des porcheries. On peut citer les conditions d’ambiance dans le bâtiment (température, ventilation, humidité relative), le mode d’évacuation des effluents et les paramètres liés aux animaux (stade physiologique, sexe, lignée génétique, niveau de performance). Ces différents éléments sont développés dans la synthèse qui suit, publiées dans la revue Agriculture, Ecosystems and Environment.

Ammonia emissions from pig houses:

influencing factors and mitigation techniques

F.-X.PHILIPPE,J.-F.CABARAUX,B.NICKS

Department of Animal Productions, Faculty of Veterinary Medicine, University of Liège, Boulevard de Colonster 20, B43, 4000 Liège, Belgium

Agriculture, Ecosystems and Environment, 2011, 141, 245– 260 Keywords

Ammonia – Pig – Housing conditions – Diet – Manure Abstract

Pig houses are important sources of ammonia (NH3) emissions. For decades,

investigations were carried out in determine the influencing factors and to point out opportunities of mitigation. In Europe, current NH3 emissions associated to pig

production are about 24% lower than in 1990. However, further reduction seems necessary to avoid noxious effects on ecosystems. The main factors influencing NH3

production are the floor type, the manure removal system, the climatic conditions inside the building, the diet composition and the feed efficiency of animals.

In pig production, the main floor types are the slatted floor and the bedded floor systems. In both systems, numerous variants and adaptations can be found with consequently a range of emission levels for each housing condition. Therefore, decision in favour of a floor type as regards NH3 emissions is difficult, especially as effective

reducing strategies are available for both systems. For litter-based systems, the nature and the amount of substrate greatly influence the NH3 production with usually lower

emission in case of generous bedding. For slatted floor systems, most of the studies resulted in lower emissions with partly slatted floor on condition that the solid part of the floor remains clean. Indeed, hot conditions, high animal density or inadequate pen design can increase the soiling of the solid floor and lead to increased NH3 emissions. In

any case, emissions are lower if concrete slats are replaced by smooth materials like iron cast, metal or plastic slats.

Several slurry pit designs and manure removal strategies were developed to mitigate emissions. The reduction of the slurry pit surface thanks to sloped pit walls are related

to proportional reductions of NH3 emissions. Frequent manure removal, flushing and

separating urine from faeces by V-shaped scraper or conveyor belts reduce the NH3

releases from the buildings by about 50%. However, the emissions during the storage period outside the building have to be taken into account for a whole assessment of the technique.

Climate conditions inside the building also influence the emissions which are positively correlated with ambient temperature and ventilation rate. Consequently, ammonia emissions present seasonal and nychtemeral patterns. But, reducing the NH3 production

by modulation of the climate conditions is rather unpractical because the ambient parameters must primarily respect the bioclimatic requirements for animal comfort. A closer match between dietary intakes and requirement of the pigs according to the physiological and growth stage results in lower NH3 emissions. In this way, diets with

reduced crude protein content are highly effective in reducing the emissions with almost a 10% reduction for every 10 g kg-1 _{reduction in dietary crude protein. Other dietary}

strategies are also effective in lowering emissions. Dietary fibre inclusion reduces NH3

emissions by about 40% by shifting the nitrogen from urine to faeces due to promotion of bacterial growth in the large intestine. Lowering the dietary electrolyte balance or supplementation with acidifying salts like benzoic acid or CaSO4 are related to

significant reductions. Other feed additives like Yucca extract, zeolites, probiotics, humic substance or lactose were also validated by several experiments. Moreover, better feed efficiency obtained by genetic selection or modification of the hormonal status of the pigs is also related to reduced emissions.

In conclusion, effective reduction of ammonia emissions from pig buildings can be reached operating both on housing conditions and feeding strategies. The former are very efficient but the assessment has to include the specificity of each system and involve the complete process. In some cases, investment and cost operating can hamper their development. Feeding strategies offer the advantage of being easy to implement and rapid to adapt function of particular circumstances.

1. Introduction

Ammonia (NH3) is an important pollutant gas that accelerates fine particulate formation

in the atmosphere and plays a crucial role in the acidification and the eutrophication of ecosystems (Krupa et al., 2003). The largest emitters are China, the European Union and the United States with 15.2, 3.8 and 3.7 Tg NH3 per year, respectively (European

Environment Agency, 2010; US Environmental Protection Agency, 2005; Zhang et al., 2010). Ammonia largely originates from agriculture which represents about 95% of anthropogenic emissions (Galloway et al., 2004; CEIP, 2010), as presented on Figure 1. Livestock wastes account for 39% of global emissions.

Figure 1 – Repartition of sources of global ammonia emissions (Galloway et al., 2004)

Pig production is globally responsible for about 15% of NH3-emissions associated to

livestock, with a large variation by country (Olivier et al., 1998). In Europe, pig production represents nearby 25% of the livestock emissions (European Environment Agency, 2010). Releases from buildings are the main source, accounting for about 50% of pig NH3 (Table 1). Compared to other livestock species, housing emission factors of

pigs are intermediate. Misselbrook et al. (2000) present daily housing emission factors of 34.3, 79.2 and 146.4 g NH3 per livestock unit (LU, equivalent to 500 kg live weight) for

dairy/beef cattle, fattening pigs and laying hens, respectively. In livestock buildings, NH3

is a notorious irritating gas resulting in adverse effects on production, health and welfare (Banhazi et al., 2008). Clinical signs include coughing, sneezing, salivation, excessive lachrymal secretions, loss of appetite and lethargic behaviour (Donham, 2000; Kim et al., 2008b). Nitrogen (N) losses via NH3 emissions also represent a significant

Table 1 – Contribution of management stage in swine ammonia emissions in some countries.

For a few decades, international regulations aimed to reduce NH3 emissions. Thus,

current NH3 emissions are about 20% lower than in 1990, for the 51 countries that

ratified the Convention on long-range transboundary air pollution (UNECE, 2007). For Europe, NH3 emission associated to pig production are reduced by 24% from 1990 to

2008 (Figure 2a) while pig production increased by 19% (Figure 2b) and pig consumption remained quite stable (Figure 2c)

By 2050, the global emissions of NH3 are expected to double, principally owing to the

demographic growth, the changes in food preferences and the agricultural intensification (Krupa et al., 2003; Clarisse et al., 2009). For example, the worldwide pig consumption is expected to increase by 75% in 2020 (Fiala, 2008). Furthermore, large uncertainties remain in the magnitude of NH3 emissions (Reidy et al., 2008). A recent

study using satellite monitoring suggests that NH3 emissions have been significantly

underestimated, especially in the Northern hemisphere (Clarisse et al., 2009). Moreover, evidence of adverse effects on sensitive ecosystems has been found below the current critical level for NH3 in Europe (Cape et al., 2009). Therefore, the precise knowledge of

influencing factors is greatly needed to determine accurate emission factors.

Thus, the aims of this article are to describe the NH3 production process occurring in

livestock manure and to specify the factors that impact on emissions from pig buildings, with focus on the effects of the housing and climate conditions, the animals, the diets and the manure removal strategies.

Country Buildings Storage Spreading Outdoor Reference

France 46% 9% 45% 0% Gac et al., 2007

United Kingdom 55% 5% 37% 3% Webb and Misselbrook, 2004

Figure 2 – Trends in (a) ammonia emissions, (b) meat production and (c) meat consumption related to livestock animal categories in European Union (27 countries) from 1990 (European

2. Nitrogen transformations and ammonia production in manure

Nitrogen transformations occurring in livestock manure (Figure 3) include mineralization of organic N into NH3, N assimilation into organic matter, nitrification

into nitrite (NO2-) and then into nitrate (NO3-), and finally denitrification into dinitrogen

(N2) with nitrous oxide (N2O) as a potential by-product.

Figure 3 – Nitrogen (N) transformation in livestock manure and releases to the atmosphere (NH3, ammonia; NH4+, ammonium; NO3-, nitrate; N2O, nitrous oxide; N2, dinitrogen; g, gaseous

form; l, liquid form) (adapted from Sommer et al., 2006).

2.1. Ammonia production and emission 2.1.1. Ureolysis

Ammonia originates from mineralization of organic N performed by heterotrophic bacteria. This catabolitic pathway supplies energy needed for bacterial growth. In livestock production, the main source of NH3 is the rapid hydrolysis of urea of urine by

the faecal enzyme urease leading to ammonium (NH4+) formation in an aqueous

medium (Cortus et al., 2008). Another source of NH3 is the degradation of undigested

proteins, but this way is slow and of secondary importance (Zeeman, 1991). The biochemical processes of ureolysis can be simplified as follows:

CO(NH2)2 + 3 H2O 2 NH4++ HCO3- + OH- (1)

The urease is a cytoplasmic enzyme largely present in faecal bacteria (Mobley and Hausinger, 1989). In livestock buildings, it is present in abundance on fouled surfaces

like floors, pits and walls (Ni et al., 1999). Urease activity is affected by temperature with low activity below 5-10 °C and above 60°C (Sommer et al., 2006). Under practical conditions, models show an exponential increase of urease activity related to temperature (Braam et al., 1997). Urease activity is also affected by pH with optimum ranging from 6 to 9, while animal manure pH is usually buffered to between 7.0 and 8.4. Therefore, optimal conditions for complete urea hydrolysis are largely met in animal husbandry, making the urea availability the limiting factor. Indeed, the rate of urea hydrolysis depends on the urea concentration up to a threshold from which ureolysis is limited and that corresponds to maximal urease activity (Braam et al., 1997). The NH4+

production is also dependent on manure moisture content because water is necessary for bacterial activity (Groot Koerkamp, 1994). Thus, NH4+ production is optimal

between 40 and 60% moisture content but releases decrease at values above and below this range. Ammonia production stops below 5-10% moisture content (Elliot and Collins, 1983).

2.1.2. Dissociation

In liquid phase (l), total ammoniacal N (TAN) is in a state of equilibrium between ionised NH4+ and unionised NH3:

NH4+ (l) NH3 (l) + H+ (2)

This equilibrium is influenced by temperature and pH (Figure 4). Higher temperature favour NH3 concentrations, because of the positive influence of temperature on the

dissociation constant Ka, which is defined as:

Ka = [NH3] [H3O+] / [NH4+] (3)

The influence of pH is very pronounced. At pH values below 7, nearly all TAN is present in ionised form. At pH above 7, the unionised fraction increases greatly and at pH values of 11 or higher TAN is mainly in the form of NH3.

Figure 4 – Influence of pH and temperature on dissociation equilibrium between un-ionised ammonia (NH3) and ionised ammonium (NH4+) in liquid phase (solid line: 30°C; dotted line:

10°C; adapted from Florida Department of Environmental Protection, 2001)

2.1.3. Volatilization

Volatilization of NH3 to the gaseous phase (g)is controlled by Henry’s law. The partial

pressure of NH3 (g), is proportional to the NH3 (l) concentration (Groot Koerkamp et al.,

1998):

NH3 (l) NH3 (g) (4)

This equilibrium is strictly temperature dependent with higher temperatures resulting in a higher amount of NH3 (g). Ammonia volatilization rate (equation 5) is the product of

the NH3 mass transfer coefficient and the difference in partial pressure between the two

media (the boundary layer and the air): NH3 (g, boundary) NH3 (g, air) (5)

The mass transfer coefficient for NH3 depends on temperature, air velocity at the

boundary layer and emitting surface area (Monteny and Erisman, 1998).

Table 2 summarizes the chemical and physical influencing factors for each step of NH3

Table 2 - Chemical and physical influencing factors of ammonia production and emission (+: the factor increases emissions; -: the factor has no deep influence on emissions)

2.2. Assimilation

The N assimilation or immobilization is the incorporation of NH3 into organic

compounds by bacterial process. It may occur under both aerobic and anaerobic conditions but is higher under aerobic conditions (Kermarrec, 1999). It depends on the C/N ratio of degradable organic compounds: when the C/N ratio is high, inorganic N is immobilized into microbial biomass. Ratios of at least 30 are necessary for this process (Groot Koerkamp, 1994). Therefore, in slurry stored in an anaerobic environment and in which the C/N ratio ranges from 4 to 10, practically no assimilation takes place (Chadwick et al., 2000). By contrast, additions of straw and litter systems increase the amount of degradable carbon, favour aerobic conditions and thus induce assimilation (Sommer et al., 2006).

2.3. Nitrification and denitrification

Nitrification is the oxidation of TAN into NO2- (nitritation) and then into NO

3-(nitratation) by Nitrobacteracae. Typical NH3-oxydizers are Nitrosomonas, while typical

NO2--oxydizers are Nitrobacter. Nitrobacteracae are obligate autotrophs and aerobes

(Kermarrec, 1999). Denitrification is the reduction of NO3- or NO2- into inert N2. This

process allows some facultative aerobic bacteria to cover their energy requirements in case of a lack of oxygen (O2)(Kermarrec, 1999). In slurry, nitrifying activity develops

only slowly at the air-manure interface because diffusion of molecular O2 into the slurry

is low and TAN and NO2- are not very effective energy sources (Sommer et al., 2006). In

litter, heterogenous conditions are met with a combination of aerobic and anaerobic areas. Therefore, significant nitrifying activity can be developed in aerobic regions and nitrate and nitrite produced can diffuse to anaerobic regions where they are denitrifyied into N2 (Veeken et al., 2002). Moreover, significant emissions of N2O can be produced as

a by-product during these processes in suboptimal conditions (Philippe et al., 2009).

T° pH [urea] Air velocity Air surface _Area

Ureolysis + - + - -

Dissociation + + - - -

3. Factors influencing ammonia emissions from buildings 3.1. Housing and climate conditions

3.1.1. Floor type

In pig production, the main housing conditions are based on slatted floor or bedded floor.

3.1.1.1. Slatted floor systems

Pigs are usually kept on concrete slatted floors with a slurry pit underneath. Good drainage of manure through the floor limits fouled areas that are significant sources of NH3 (Svennerstedt, 1999). Drainage properties of the floor are influenced by material

characteristics, slat design and width of openings. Concrete characteristics, such as roughness and porosity, impact NH3 production, with lower NH3 emissions with smooth

floors (Braam and Swierstra, 1999). In the same way, substituting concrete slats by cast iron, metal or plastic slats can reduce NH3 production by 10 to 40 % (Aarnink et al.,

1997; Timmerman et al., 2003; Pedersen and Ravn, 2008). However, the installation of these materials is not always suitable for welfare, health, technical or practical reasons. Plastic slats are not appropriate to heavy pigs. Metal slats can cause skin, limb and foot lesions with consequently adverse effects on performance and animal welfare (Lewis et al., 2005). Moreover, the cost of these materials is significantly higher than concrete. The profile of the slats has to be designed in order to avoid manure lodging between slats. Thus, trapezoidal cross section favours manure drainage (Figure 5), with better results from protruding (Svennerstedt, 1999) or sharp edges (Ye et al., 2007; Hamelin et al., 2010). Contrarily, curved cross-section or epoxy coating seems to be inefficient in reducing NH3 emissions (Hamelin et al., 2010).

Figure 5 - Profiles of slatted floors: trapezoidal section with sharp edges (a), without beveled edges (b),with protruding edges (c) or with curved surface (adapted from Aarnink et al., 1997; Svennerstadt et al., 1999,Ye et al., 2007 and Hamelin et al., 2010)

Increasing opening size is also a good means of facilitating drainage and limiting NH3

production. Under laboratory conditions, enlarging gap widths, from 2 to 30 mm, decreases emission by more than 50% (Svennerstedt, 1999). Besides traditional rectangular openings, round or semi-circular openings may be used, but with increased risk of clogging, greater fouled area and greater emissions (Svennerstedt, 1999). The size of the slats must also integrate welfare concerns. Thus, European legislation (Directive 2008/120/EC) fixes the maximum opening widths and the minimum slat width for concrete slatted floors. For example, references for fattening pigs are 18 mm and 80 mm, respectively.

Compared to a fully slatted floor system, partly slatted floor system produces lower levels of NH3, as confirmed by numerous studies (Groot Koerkamp et al., 1998; Sun et al.,

2008; Ye et al., 2009). For example, in the experiments of Sun et al. (2008) with fattening pigs, NH3 emission factors are reduced by about 40% by replacing fully slatted

floors by partially slatted floors (37% of pen floor area). Decreasing slatted floor area from 50% to 25% of total area shifts daily emissions from 6.4 to 5.7 g NH3 per fattening

pig (Aarnink et al., 1996). These results are explained by a reduction of slurry pit area combined with rather clean solid floors. On the other hand, some studies show higher emissions with partially slatted floors (Guingand and Granier, 2001; Guingand, 2003a; Philippe et al., 2010). According to Guingand and Granier (2001), NH3 emissions are

increased by about 80% with partially slatted floors (50% of pen floor area), but only during summer time.

Actually, NH3 emissions are clearly correlated with excretory/lying behaviour, ambient

temperature and animal density (Guingand et al., 2010). Usually, pigs define separate areas for feeding, lying and excreting purposes, if the environment permits. Thus, pigs prefer to lie in warmer areas with comfortable solid floor and excrete in the coolest part of the pen on slatted floor (Hacker et al., 1994). But under hot conditions, pigs tend to foul the solid area in an attempt to create a wallow to cool themselves by evaporation (Guingand, 2003a; Huynh et al., 2005 Aarnink et al., 2006). Similarly, in the last finishing period, solid lying areas are often fouled with excreta as a consequence of insufficient area (Aarnink et al., 1996 and 2006). The installation of a sprinkler to cool the animals or maintaining an adequate animal density could prevent increasing of NH3 emissions

conditions that respect the natural excretory/lying behaviour of the pig may contributes to limited emissions.

Most of the pigs urinate and defecate in the free corner of the pen, away from the feeder or drinker (Aarnink et al., 1996), indicating where the slats have to be placed. The pen partition type also impacts on the dunging location. Closed pen partitions reduce air drafts, keep the sleeping area warmer and maintain a temperature gradient between the warmer lying area and the cooler dunging area. With open pen partitions, pigs are inclined to urinate and defecate in the boundary area (Hacker et al., 1994). Therefore, in order to limit the NH3 emissions, the slatted floor would be preferably located at the

back of the pen with open pen partition in this area (Aarnink et al., 1996).

The slat material can influence the excretory behaviour of the pigs. For example, in a partially slatted pen, a metal slatted floor with triangular section and metal studs was especially developed to create a fixed dunging place, by preventing the pigs from lying in the area with studs (Aarnink et al., 1997). In this way, excretion behaviour increased on the slatted floor and the fouling area decreased on the solid floor causing significant reduction of NH3 emissions compared to a concrete partly slatted floor (-36%).

Other pen designs were developed to reduce the dirtiness of the pen and then to reduce the NH3 emissions. However, some of these innovative systems were inefficient. For

instance, den Brok and Hendriks (1995) designed a triangular pen for 12 fattening pigs (0.7 m² per pig) with feeders in two corners and a slatted floor for excretory behaviour at the opposite side. However, they failed to reduce the emissions because of the soiling of the solid floor. Recently, Lemay et al. (2010) designed a pen with partially slatted floor (40%) covered by an enclosed dunging area that is separately ventilated from the main airspace. They argued that the low ventilation rate from the enclosed dunging area could significantly reduce the NH3 emissions from the entire building. However, despite

numerous pen design adaptations, dunging events occurred outside the enclosed dunging area and negated the potential benefits of this housing system.

3.1.1.2. Bedded systems

For the past few decades, bedded systems have met with renewed interest, as they are associated with improved welfare and a better brand image of livestock production

(Tuyttens, 2005). However, these systems are associated with increased cost (+ 5-10% compared to slatted floor systems) principally due to the straw use and the labour for litter management (Philippe et al., 2006b).

Numerous kinds of bedded systems can be found regarding the litter management. Indeed, the substrate, the amount and the frequency of supply, the litter treatment and the removal strategy (see 3.4 section) may differ from a system to another with significant impact on NH3 emissions.

Comparisons between bedded systems and traditional slatted floor systems show conflicting results whatever the physiological stage of animals or the substrate, as presented on Table 3. Greater emissions from bedded systems are partly explained by the larger space allowance needed to ensure the proper performance of the bacterial processes in the litter. Ammonia production may also be promoted by the combination of high NH4+ content, high pH and high temperature due to aerobic microbial activity in

the litter (Dewes, 1996; Philippe et al., 2007a). On the other hand, N assimilation and nitrification/denitrification processes occurring in manure can reduce NH3 emissions

Table 3 – Comparison of ammonia (NH3) emission factors associated with the slatted floor and litter systems

Pig types

NH3

(g pig-1 _day-1₎

NH3

(g m-2 _day-1₎ Litter characteristics

References Slats Litter Slats Litter Substrate Amount _{(kg pig-1 day-1)}

Gestating sows 12.8 9.1 5.1 3.6 Straw 0.92 Philippe et al. (2010)

Weaned pigs 0.38 0.74 1.21 1.37 Straw 0.09 Cabaraux et al. (2009)

0.44 0.67 1.41 1.24 Sawdust 0.31 Cabaraux et al. (2009)

Fattening pigs 6.5 11.2 10.8 7.0 Straw 0.71 Balsdon et al., (2000)

6.7 3.5 10.0 2.9 Sawdust - Kermarrec et al., (2002)

6.9 6.0 9.2 4.3 Straw 2.00 Kavolelis (2006)

6.2 13.1 8.3 10.9 Straw 0.39 Philippe et al., (2007a)

Several bedding materials were tested in regards to emissions. The most frequent substrates are straw and sawdust, but wood shaving and peat can also be used (Jeppsson, 1998; Robin et al., 1999; Nicks et al., 2004). Ammonia emissions from sawdust-based deep litter seem to be lower than from straw-based deep litter. Indeed, during the raising of five successive batches of weaned piglets on the same litter, Nicks et al. (2003) obtained reduced emissions with sawdust- compared to straw-based litter (0.46 vs. 1.21 g NH3 pig-1 day-1), while the C/N ratio of the collected manures were 9.7

and 7.0, respectively. However, in this experiment, N2O emissions were 3.9 times higher

with sawdust. Such increase in N2O emissions associated to a decrease in NH3 emissions

was also observed when comparing gaseous emissions from deep-litter pens with straw or sawdust for fattening pigs (Nicks et al., 2004). The mixture of peat and straw together have many qualities to reduce emissions with low pH, high C/N ratio and availability of degradable carbohydrates as an energy source for N immobilization (Jeppsson, 1998). So, in a uninsulated and naturally ventilated deep litter house for fattening pigs, emissions were reduced by 60% with a mixture of peat (60%) and straw (40%) compared to chopped straw as substrate (Jeppsson, 1998).

Amount of substrate may also impact on NH3 releases with typically lower emissions

related to increasing substrate due to higher C/N ratio (Dewes, 1996; Sommer et al., 2006; Philippe et al., 2010). Barn experiments with fattening pigs show a decrease of emissions by 18% with regular broadcast straw supplies of 8 kg pig-1 _week-1 _compared

to 4 kg pig-1 _week-1_{(Gilhespy et al., 2009). In case of targeted straw supply to the most}

soiled areas, the use of 4 kg pig-1 _week-1 _{compared to 2 kg pig}-1 _week-1 _{is sufficient to}

significantly reduced emissions (-39%), whereas straw addition until 8 kg pig-1 _week-1

failed to further reduce emissions.

The physical structure as well as density and moisture content of the litter influence emissions thanks to the effect on gas diffusion, protection from air turbulence and capacity to absorb NH3 (Dewes, 1996). With sawdust based systems, Groenestein and

van Faassen (1996) observed a reduction of emissions (-50%) with a 70 cm-thick bed associated with a weekly superficial incorporation of the manure compared to a 50 cm-thick bed associated with a weekly deep incorporation of the manure. Kaiser and Van den Weghe (1997) tested a turn-over treatment with rotating mixers in deep litter systems and obtained reduced NH3 emissions (4.5 vs. 8.3 g NH3 pig-1 day-1) but higher

N2O emissions (6.5 vs. 0.0 g N2O pig-1 day-1) with sawdust compared to straw as

substartes. Indeed, despite turn-over operations, anaerobic conditions were met within

the sawdust litter, leading to suboptimal conditions for complete

nitrification/denitrification with pollutant emissions of N2O instead of inert N2 as a

result (Philippe et al., 2009).

In order to stimulate the separation of the excretory and lying behaviours, some of litter-based housing systems are associated with slatted floor and/or solid floor. Thus, Jeppsson (1998) tested fattening pen composed of a bedded area at the front of the pen for feeding and resting (0.90 m² pig-1_{) and a slatted floor area at the back of the pen for}

dunging (0.25 m² pig-1_{). With straw-based litters, emissions were around 20-25 g NH3}

pig-1 _day-1_{. These quite high emissions were partly explained by the clogging of the}

slatted floor with bedding material. A pen design with a sloped concrete floor as feeding and lying area (0.84 m² pig-1_{), and a deep litter as excreting area (0.54 m² pig}-1_{) resulted}

in lower emissions, with on average 8.3 g NH3 pig-1 day-1 (Kaiser and Van den Weghe;

1997). A model was developed by Groenestein et al. (2007) to predict the NH3 emissions

from a litter system for group-housed sows combining straw bedded area, concrete floor and slatted floor. The model showed that increased urination frequency in the straw bedding rather than on the other floor types lowered the emissions. Therefore, pen designing should be aimed at decreasing excretory behaviour on solid and slatted floors and allowing more excretion on litter.

3.1.2. Ambient temperature and relative humidity

Ammonia emissions are positively related to ambient temperature (Granier et al., 1996; Cortus et al., 2008). As mentioned before, temperature has direct effects on emissions favouring urease activity, dissociation and volatilization from manure, but also indirect effects via pig behaviour. Indeed, the degree of floor fouling greatly depends on the inside temperature (Aarnink et al., 1996; Huynh et al., 2005). However, few experiments consider only temperature effects because of the interlinked effect of ventilation flow. Under laboratory conditions, Cortus et al. (2008) studied the effect of increasing temperature with constant air flow and found twofold emissions when temperature shifts from 10° to 20°C. Under barn conditions, the effect seems to be lower with daily emissions increasing from 12.8 to 14.6 g NH3 pig-1 when the temperature increased from